Evaluación de la restauración en los montes de La Zoma ...

Evaluación de la restauración en los montes de La Zoma (Teruel) tras un

incendio forestal

Evaluation of the reforestation in La Zoma’s hills

(Teruel) after a wildfire

Autor

Enrique Gimeno Martínez

Directores

José Manuel Nicolau Ibarra

Ramón Juan Reiné Viñales

GRADO EN CIENCIAS AMBIENTALES

ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR DE HUESCA

2018

Agradecimientos

Querría agradecer a mis padres su apoyo de todo tipo durante la realización de este Trabajo de

Fin de Grado.

Me gustaría agradecer a José Manuel Nicolau Ibarra y Ramón Juan Reiné Viñales el tiempo

dedicado y los conocimientos brindados, sin los cuales este trabajo no habría sido posible.

Agradecer también a Raúl, mi compañero de muestreo, los buenos momentos pasados. No

hubiese sido lo mismo sin ti.

Por último, a mis dos gatos, por su inestimable aunque interesada compañía durante la

redacción de este trabajo.

Resumen

El presente Trabajo de Fin de Grado se enmarca dentro del proyecto “Plantando Agua”,

impulsado por la empresa Coca-cola y gestionado por la Fundación de Ecología y Desarrollo

(ECODES), bajo la dirección científica de la Universidad de Zaragoza. Su finalidad es la

recuperación de 1.234 hectáreas dentro del área quemada en el incendio de Aliaga-Ejulve

(Teruel) en 2009. Los dos objetivos de este trabajo son: la estimación de la supervivencia en el

tercer año de la plantación realizada en 2014 (rodales 5, 10 y 13) y en el segundo año de la

realizada en 2015 (rodales 9 y 13’) y el análisis general de la evolución de las actuaciones de

plantación realizadas en 2014 y 2015. Para su consecución, se llevó a cabo un muestreo de la

supervivencia tras el verano de 2017 sobre toda el área plantada hasta la fecha, sobre el cual se

realizó un análisis estadístico. Los resultados obtenidos muestran una supervivencia del

conjunto del área de estudio del 65,46%. La mortalidad registrada en 2017 ha sido mayor de lo

esperado, tanto por lo que respecta al tercer año de la plantación de 2014 -equivalente a su

segundo año- como al segundo año de la de 2015 -mayor que el segundo de la de 2014-; todo

ello a pesar de registrarse más del doble de precipitaciones en el verano de 2017 frente al de

2016. Las especies con mayor éxito han sido: J. phoenicea, J. oxycedrus y C. monogyna, con

supervivencias por encima del 90%. Las unidades ambientales importadoras de recursos

presentan mayor supervivencia que las exportadoras. Este factor es especialmente importante

en el caso de P. sylvestris y Q. faginea. La supervivencia fue mayor en los rodales con mayor

altitud. La mayor mortalidad registrada corresponde al P. sylvestris en la unidad ambiental de

carácter exportador “Ladera de solana” en lo que parece ser influencia del cambio climático. Por

último, se observan diferencias entre rodales, destacando por su alta tasa de supervivencia el 9

(91,39%) y por su baja el 13’ y 5 (50%).

Palabras clave

Evaluación - Seguimiento - Supervivencia - Repoblación forestal - La Zoma

Abstract

This Final Degree Project is included into “Plantando Agua” Project, developed by the

company Coca-cola along with the foundation Ecology and Development (ECODES), supervised

by the University of Zaragoza’s scientific direction. It’s goal is the restoration of 1.234 hectares

of the land burnt in the fire of Aliaga-Ejulve (Teruel) in 2009. Objectives of this Project are:

survival estimation of the third year of the plantation carried out in 2014 (rodals 5, 10 and 13)

and of the second year of the one carried out in 2015 (rodals 9 and 13’) and the general analysis

about both of them. To achieve it, a survival sample was made after summer of 2017 over the

whole area repopulated, with his correspondent statistical analysis. Obtained results show a

global survival of 65,46%. Even thought it rained more in summer of 2017, his mortality was

higher, influencing in the third year of 2014’s reforestation and in the second of 2015’s

reforestation. Most successful species had been: J. phoenicea, J. oxycedrus y C. monogyna, all of

them above 90% survival. Environmental units importer of resources show higher survivan than

exporter ones. This is particularly important in P. sylvestris and Q. faginea. Higher altitude areas

had less mortality. Highest registred death rage belongs to P. sylvestris in exporter “sunny slope”

enviromental unit, probably as a result of climate change influence. Last but not least, there are

differences between rodals, highlighting number 9 by it’s success (above 91,39%) and number

13’ and 5 by the opposite (50% approximately).

Key words

Evaluation - Tracing - Survival - Reforestation - La Zoma

ÍNDICE GENERAL

1. INTRODUCCIÓN 01

1.1 INCENDIOS FORESTALES: CAUSAS Y EFECTOS 01

1.1.1. EFECTOS SOBRE LA VEGETACIÓN 01

1.1.2. EFECTOS SOBRE EL SUELO 01

1.2. INCENDIOS FORESTALES EN ESPAÑA 02

1.3. RESTAURACIÓN ECOLÓGICA: QUÉ ES Y POR QUÉ ES

NECESARIA 03

1.4. INCENDIO ALIAGA – EJULVE Y PROYECTO

“PLANTANDO AGUA” 04

1.5. OTROS ESTUDIOS REALIZADOS EN LA ZONA 06

1.6. OBJETIVOS 07

2. MATERIAL Y MÉTODOS 08

2.1. DESCRIPCIÓN DEL ÁREA DE ESTUDIO 08

2.1.1. LOCALIZACIÓN GEOGRÁFICA 08

2.1.2. CLIMATOLOGÍA 09

2.1.3. GEOLOGÍA Y EDAFOLOGÍA 11

2.1.4. VEGETACIÓN 11

2.2. DESCRIPCIÓN DEL MUESTRO DE LA SUPERVIVENCIA 15

2.3. TRATAMIENTO DE LOS DATOS Y ANÁLISIS ESTADÍSTICO 20

3. RESULTADOS 22

3.1. SUPERVIVENCIA GLOBAL EN EL ÁREA DE ESTUDIO 22

3.1.1. SUPERVIVENCIA GLOBAL EN LA PLANTACIÓN

DE 2014 23

3.1.2. SUPERVIVENCIA GLOBAL EN LA PLANTACIÓN

DE 2015 24

3.2. SUPERVIVENCIA POR ESPECIES EN EL ÁREA DE ESTUDIO 24

3.2.1. SUPERVIVENCIA POR ESPECIES EN LA

PLANTACIÓN DE 2014 25

3.2.2. SUPERVIVENCIA POR ESPECIES EN LA

PLANTACIÓN DE 2015 26

3.3. SUPERVIVENCIA POR UNIDADES AMBIENTALES EN EL

ÁREA DE ESTUDIO 27

3.3.1. SUPERVIVENCIA POR UNIDADES AMBIENTALES EN

LA PLANTACIÓN DE 2014 28

3.3.2. SUPERVIVENCIA POR UNIDADES AMBIENTALES EN

LA PLANTACIÓN DE 2015 29

3.3.3. SUPERVIVENCIA POR UNIDADES AMBIENTALES

EN EL ÁREA DE ESTUDIO SEGÚN ESPECIES 30

3.4. SUPERVIVENCIA POR ALTITUD EN EL ÁREA DE ESTUDIO 30

3.5. SUPERVIVENCIA POR RODALES EN EL ÁREA DE ESTUDIO 31

4. DISCUSIÓN 32

5. CONCLUSIONES 38

6. BIBLIOGRAFÍA 40

7. ANEXOS

Anexo 1: Excel muestreo de octubre de 2017. Fuente: Elaboración propia

Anexo 2: Excel muestreo de octubre de 2016. Fuente: Elaboración propia.

Anexo 3: Excel muestreo de julio de 2016. Fuente: Elaboración propia.

Anexo 4: Excel muestreo de octubre de 2015. Fuente: Elaboración propia.

Anexo 5: Excel muestreo de julio de 2015. Fuente: Elaboración propia.

ÍNDICE DE FIGURAS Y TABLAS

Figura 1. Número de siniestros por grupos de causas, 2001-2010. Fuente: Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente 02

Figura 2. Representación gráfica del modelo conceptual de Restauración Ecológica según

Bradshaw (1984) 04

Figura 3. Mapa del proyecto Plantando Agua zonificado por rodales. Fuente: Contratas Ancar,

2013, elaboración propia 05

Figura 4. Localización La Zoma, Teruel. Fuente: Elaboración propia 08

Figura 5. Delimitación de los rodales estudiados. Fuente: Contratas Ancar 09

Figura 6. Gráfico del régimen mensual de precipitaciones de las estaciones cercanas al área de estudio (1986-2013). Fuente: Contratas Ancar, 2013 10

Figura 7. Gráfico de temperaturas medias mensuales de las estaciones cercanas al área de estudio (1986-2013). Fuente: Contratas Ancar, 2013 10

Tabla 1. Requerimientos de las especies de posible introducción. Fuente:

Contratas Ancar, 2013 13

Tabla 2. Características ecológicas de los rodales a repoblar. Fuente: Contratas Ancar, 2013 14

Tabla 3. Selección de especies por rodales y con densidades. Fuente: Contratas Ancar, 2013 14

Figura 8. Delimitación de las unidades ambientales de los Rodales 5 y 10. Fuente:

Edo, 2016 16

Figura 9. Delimitación de las unidades ambientales del Rodal 13. Fuente: Edo, 2016 17

Figura 10. Ejemplo toma de datos supervivencia. Fuente: Elaboración propia 19

Figura 11. Mediciones realizadas. Fuente: Elaboración propia 20

Figura 12. Ejemplo de prueba Chi-cuadrado de Pearson realizada. Fuente: Elaboración propia 21

Figura 13. Resultados muestreo después de verano del 2017. Fuente: Elaboración propia 22

Figura 14. Supervivencia por años en el área de estudio. Fuente: Elaboración propia 23

Figura 15. Supervivencia por años en la plantación de 2014, rodales 5, 10 y 13. Fuente: Elaboración propia 24

Figura 16. Supervivencia por años en la plantación de 2015, rodales 9 y 13’. Fuente: Elaboración propia 24

Figura 17. Supervivencia por especies en 2017 para las plantaciones de 2014 y 2015. Fuente: Elaboración propia 25

Tabla 4. Supervivencia y tamaño muestral del muestreo de la plantación de 2014, año 2017. Fuente: Elaboración propia. 26

Tabla 5. Supervivencia y tamaño muestral del muestreo de la plantación de 2015, año 2017. Fuente: Elaboración propia. 27

Figura 18. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en el área de estudio. Fuente: Elaboración propia 28

Figura 19. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en la plantación de 2014. Fuente: Elaboración propia 29

Figura 20. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en la plantación de 2015. Fuente: Elaboración propia 29

Figura 21. Supervivencia entre especies según su localización en unidades ambientales importadoras o exportadoras, año 2017. Fuente: Elaboración propia 30

Figura 22. Supervivencia del área de estudio según la latitud. Fuente: Elaboración propia 31

Figura 23. Supervivencia de los rodales en el área de estudio, año 2017. Fuente: Elaboración propia 31

Figura 24. Carácter de la precipitación, años 2016 y 2017. Fuente: Agencia Estatal de

Meteorología, elaboración propia 34

Figura 25. Precipitación acumulada en los veranos de 2016 (85 mm) y 2017 (189,4 mm).

Fuente: Agencia Estatal de Meteorología, elaboración propia 35

Figura 26. Temperaturas máximas y mínimas en los veranos de 2016 y 2017. Fuente: Agencia

Estatal de Meteorología, elaboración propia 35

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1. INTRODUCCIÓN

1.1 INCENDIOS FORESTALES: CAUSAS Y EFECTOS

Está demostrado que el fuego ha tenido un importante papel en los procesos que

gestionan los ecosistemas desde hace 400 millones de años (Bodí et al., 2012). La configuración de ecosistemas como los bosques mediterráneos, entre otros, es debida a su acción, además de por motivos climáticos (Bond et al., 2004, Bodí et al., 2008).

En circunstancias de fuegos reiterados, son las especies con algún mecanismo de resistencia a estos las que perduran, llegando a desarrollar dispositivos de reproducción y morfología para resistirlo e incluso favorecerlos en un régimen concreto de recurrencia (Pyne, 2001).

Sus efectos varían incluso dentro de una misma zona, debido a su litología, régimen de precipitación, orientación o usos del suelo (Neary et al., 1999, Kutiel, 2006), aunque sus efectos, generalizando, son:

1.1.1 EFECTOS SOBRE LA VEGETACIÓN

Según su resistencia al fuego, se distinguen dos grandes grupos de especies vegetales:

las rebrotadoras y las germinadoras. Las primeras tienen la capacidad de rebrotar tras un incendio, mientras que en las segundas mueren los individuos, pero no las semillas.

El rebrote es uno de los mejores mecanismos de resistencia al fuego y está muy presente en especies típicas de la cuenca mediterránea, como por ejemplo en el Quercus ilex y Juniperus oxycedrus, utilizados en la restauración que este trabajo estudia. Las especies germinadoras, por otro lado, pueden estar adaptadas a los incendios mediante semillas cuya dispersión está estimulada por el calor. Es el ejemplo del Pinus pinaster y Pinus halepensis, también utilizados en esta restauración, que permiten una rápida regeneración del pinar al abrirse sus piñas con el calor y dispersar sus piñones (Arianoutsou et al., 1993).

Los ecosistemas mediterráneos tienen una alta resiliencia a los incendios forestales, es decir, tienen una alta capacidad de volver a las condiciones anteriores al fuego. Cuando un régimen de incendios determinado permanece en un ecosistema durante un largo periodo de tiempo, se produce una relación entre la resiliencia de las especies y este régimen (Lloret y Zedler, 2009). Los incendios provocados por el hombre producen una alteración en este régimen de incendios, haciéndolos cada vez más recurrentes, y pudiendo tener impactos importantes en la sostenibilidad de estos ecosistemas (Pausas y Keeley, 2009).

1.1.2 EFECTOS SOBRE EL SUELO

El suelo es el componente básico del ecosistema forestal. La temperatura alcanzada durante el incendio es el factor principal en la determinación de los cambios directos producidos sobre este (Neary et al., 1999).

El pH y la conductividad eléctrica aumentan debido al aporte de carbonatos, cationes básicos y óxidos procedentes de las cenizas, las cuales también enriquecen el suelo con

2

nutrientes (Ca, Mg, K, Na, P). Este aporte de nutrientes es el mayor factor de crecimiento de la vegetación en los ecosistemas mediterráneos (Kutiel y Naveh, 1987).

La cantidad de materia orgánica disponible en el suelo tras un incendio es responsable del cambio de la cantidad de carbono orgánico y de la estabilidad de los agregados. En incendios de baja intensidad, el carbono orgánico puede aumentar debido a la vegetación parcialmente quemada, en cambio, en los de alta intensidad, puede disminuir (Mataix-Solera et al., 2002). A su vez, la estabilidad de los agregados disminuye generalmente cuando se pierde materia orgánica (Cerdà, 1993; DeBano et al., 1998; Badia y Martí, 2003).

La desaparición de la cubierta vegetal tras un incendio, la adición de cenizas y el ennegrecimiento del suelo suponen efectos indirectos como cambios microclimáticos en la humedad edáfica, temperatura y radiación solar (Raison et al., 2009). Estos efectos pueden beneficiar la recuperación del ecosistema al reducir la competencia, aumentar la luz y la cantidad de nutrientes o desfavorecerla al aumentar la erosión y disminuir la infiltración (Neary et al., 1999).

Por último, la escorrentía es nula inmediatamente después del incendio debido al depósito de cenizas, pero su pérdida o encostramiento produce un incremento sustancial de esta tasa aumentando la erosión hasta que la vegetación se recupere.

En resumen, los incendios son una perturbación natural presente en la Tierra desde hace millones de años con un importante papel sobre los procesos que gestionan sus ecosistemas. Ecosistemas como el de los bosques mediterráneos se han adaptado a ellos, siempre y cuando ocurran en un régimen determinado. Sin embargo, son cada vez menos los incendios naturales y más los provocados por el hombre, lo que produce alteraciones en estos regímenes y por tanto impactos importantes en la sostenibilidad de los ecosistemas.

1.2 INCENDIOS FORESTALES EN ESPAÑA

Concretamente en España, el 78% del total de los incendios que ocurrieron en el decenio

2001-2010 tuvieron origen antrópico, debidos tanto a negligencias o causas accidentales, como intencionados, afectando al 82,6% de la superficie total forestal. Los intencionados son los más comunes, representando el 54,73% del total y el 60% de la superficie afectada, frente a los debidos a negligencias y accidentes, responsables del 23,31% de los siniestros y del 23,15% de la superficie afectada (Figura 1):

Figura 1. Número de siniestros por grupos de causas, 2001-2010. Fuente: Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente.

3

1.3 RESTAURACIÓN ECOLÓGICA: QUÉ ES Y POR QUÉ ES NECESARIA

La restauración ecológica, según la Sociedad para la Restauración Ecológica (SER), es el

proceso de ayuda a la recuperación de un ecosistema que ha sido degradado, dañado o destruido. Sus objetivos pueden ser múltiples, desde la recuperación de un paisaje cultural, hasta el establecimiento de un ecosistema resiliente frente a perturbaciones (Cortina et al., 2006), devolviendo con ello los servicios ambientales perdidos tras, en nuestro caso, un incendio.

Los servicios ambientales se definen como funciones de la naturaleza que, aprovechadas

por el ser humano, contribuyen a su bienestar. La degradación de ecosistemas conlleva a su vez una disminución de servicios ambientales que nos afecta directamente.

Los bosques nos otorgan servicios ambientales como la conservación de la biodiversidad, la protección del suelo y de las cuencas hidrográficas, la fijación de carbono y actividades culturales y de ocio.

Existen diferentes opciones para la mejora o restauración de un ecosistema degradado (Bradshaw, 1996):

• Restauración activa: con la intervención del hombre enfatizando en la reparación de procesos naturales. A su vez se distinguen:

o Reclamación o sustitución: el ecosistema final no es el original y se denomina sistema novel.

o Restauración ecológica o rehabilitación: el ecosistema final es el original.

• Restauración pasiva: sucesión autogénica a través de procesos

naturales sin la intervención del hombre. El umbral natural de irreversibilidad no debe de haber sido superado, las trayectorias sucesionales han de estar bien identificadas, no deben de haberse modificado los procesos sucesionales y se debe de disponer de suficiente tiempo.

4

Figura 2. Representación gráfica del modelo conceptual de Restauración Ecológica según Bradshaw (1984).

En el caso del bosque mediterráneo y el fuego, la restauración no es siempre necesaria, siendo justificable y efectiva la no actuación post-incendio si el riesgo de degradación del suelo y vegetación no es elevado, pues la ejecución de repoblaciones puede provocar más daño al suelo que el propio incendio (Bodí et al., 2012).

La política forestal tradicional en la cuenca mediterránea ha estado basada durante

muchos años en la replantación de bosques monoespecíficos de pino, siendo algunos muy inflamables (Pausas et al., 2008).

1.4 INCENDIO DE ALIAGA – EJULVE Y PROYECTO “PLANTANDO AGUA”

El incendio de Aliaga-Ejulve, que afectó a la Comarca de las Cuencas Mineras (Teruel),

comenzó en verano del 2009 tras una tormenta eléctrica y quemó más de 7.300 ha,

convirtiéndose en el más extenso de España ese año.

La empresa Coca-cola, que gestiona el manantial de Fuenmayor localizado en la zona

afectada a través de su marca Aquabona, ha impulsado el proyecto “Plantando Agua” para la

recuperación de 1.234 hectáreas repartidas entre los términos municipales de La Zoma, Cañizar

del Olivar y Castel de Cabra.

El proyecto es gestionado por la Fundación de Ecología y Desarrollo (ECODES) y cuenta

con la dirección científica de la Universidad de Zaragoza.

Su objetivo es la restauración del monte quemado enfocada a conseguir un bosque que

pueda hacer frente a los retos del siglo XXI: el cambio climático, la protección frente a nuevos

incendios forestales y el equilibrio entre el bosque y los ungulados silvestres, todo ello dentro

del manejo del agua azul y agua verde (la disponible para la sociedad a través de ríos y acuíferos

y la consumida por la vegetación natural y cultivos, respectivamente), para cumplir así con el

5

objetivo que Coca-cola se propone de devolver a la naturaleza el agua que utiliza con sus

productos.

La superficie quemada era mayoritariamente forestal, estando 6.658 ha de las 7.301 ha

quemadas clasificadas como tal, y había sido históricamente aprovechada para leñas, carbones

y maderas, así como cultivos y pastoreo. Es por esto necesario considerar que el paisaje vegetal

de la zona ha sido fruto no solo de factores ecológicos, sino también humanos, densificándose

los subpisos y estratos bajos cuando la presión ejercida por el hombre disminuyó, y aumentando

así la incidencia de incendios forestales (Contratas Ancar, 2013).

El proyecto, que se inició en 2013, se fundamenta en el Plan Director, redactado a partir

de los criterios básicos acordados por los diferentes agentes implicados en un Taller de Expertos

realizado en 2014.

Hasta el momento se han realizado tres campañas de plantación, en las que se ha

repoblado las zonas marcadas con los colores azul (año 2014, rodales 5, 10 y 13), rojo (año 2015,

rodales 9 y 13’) y verde (año 2017, rodal 11), tal y como muestra el siguiente mapa:

Los primeros rodales revegetados fueron el 5, 10 y 13, pues se trata de las zonas con Figura 3. Mapa del proyecto Plantando Agua zonificado por rodales. Fuente: Contratas Ancar, 2013, elaboración propia.

6

La primera repoblación se correspondía con los dos principales ambientes ecológicos de

la zona antes del incendio (encinar en los rodales 5 y 10 y pinar-quejigar en el rodal 13), y se

realizó desde invierno del año 2014 hasta principios del 2015.

En la segunda campaña de plantación se realizaron las actuaciones en los rodales 9 y 13.

El rodal 9 era un pinar de pino negral (Pinus nigra). Este último ha sido denominado como 13’

en este trabajo para diferenciarlo de la otra mitad del rodal plantada en el año anterior.

La tercera y última plantación realizada fue en el año 2017 en el Rodal 11, antiguo pinar

de repoblación de pino negral con una densidad y calidad considerable en el cual, tras el

incendio, no se observó nada de regeneración del mismo.

1.5 OTROS ESTUDIOS REALIZADOS EN LA ZONA

Este proyecto ha servido como marco para la realización de diferentes Trabajos Fin de

Grado (TFG), entre los que se encuentran el hecho por Antonio Edo Espallargas (Edo, 2016), que

elaboró un seguimiento de la supervivencia y crecimiento del primer año de vida de los pies

plantados en 2014; el de Ariadna Lucía Fernández Lozano (Fernández, 2017), que lo hizo del

primer año de vida de los plantados en 2015 y Daniel Herranz Gómez (Herranz, 2017), que realizó

el seguimiento del segundo año de vida de los plantados en 2014..

Las conclusiones más representativas de estos trabajos fueron:

La supervivencia global de la plantación de 2014 en su primer año fue de un 72,7%,

alcanzando supervivencias medias-altas en todas las especies y sin diferencia entre las unidades

ambientales exportadoras e importadoras de recursos, a excepción de A. monspessulanum (Edo,

2016).

La supervivencia global de la plantación de 2015 en su primer año fue de un 78,4%,

alcanzando supervivencias altas por parte de todas las especies menos P. sylvestris, que fue

media y la única especie que mostró diferencias entre unidades ambientales exportadoras e

importadoras de recursos (Fernández, 2017).

Las medidas de crecimiento de altura y diámetro del tallo que se realizaron no

mostraron tendencias debido al corto periodo de tiempo de crecimiento de los pies. (Edo, 2016

y Fernández, 2017).

La supervivencia global de las plantaciones de 2014 en sus dos primeros años y de 2015

en su primer año fue del 68%, superando todas las especies el 60% de supervivencia. Q. faginea

y Q. ilex mostraron mayores tasas de supervivencia en unidades importadoras que en

exportadoras de recursos (Herranz, 2017).

En la plantación de 2014 la mortalidad fue mayor el primer año, a pesar de que el

segundo fue más seco, lo que se correspondería con el carácter crítico de la fase de

establecimiento (Herranz, 2017).

Además de estos trabajos basados en el seguimiento de las plantaciones realizadas, se

encuentra el realizado por Víctor Pina Ara (Pina, 2017) sobre la regeneración natural de Pinus

sylvestris tras el incendio, tratando de discernir los principales factores bióticos y abióticos que

7

están condicionando el proceso, y el de David Aguilar Ara (Aguilar, 2017), que lo hizo sobre el

Pinus pinaster.

Relacionado también, está el de Guillermo Enguita (Enguita, 2016), que analizó el

balance de agua azul y agua verde en los montes afectados por este incendio, concluyendo que

la modificación de la cubierta forestal lleva asociada cambios en el balance de agua verde y azul,

pues las cubiertas forestales consumen más agua (aumento del nivel de agua verde) que las

cubiertas herbáceas (aumento del nivel de agua azul).

1.6 OBJETIVOS

El presente trabajo, continuando con el seguimiento de la plantación, pretende los

siguientes objetivos:

i) Estimación de la supervivencia en el tercer año de la plantación realizada en 2014

(rodales 5,10 y 13) y en el segundo año de la realizada en 2015 (rodales 9 y 13’).

ii) Análisis general de la evolución de las actuaciones de plantación realizadas en 2014

y 2015.

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2. MATERIAL Y MÉTODOS

2.1 DESCRIPCIÓN DEL ÁREA DE ESTUDIO

2.1.1 LOCALIZACIÓN GEOGRÁFICA

El trabajo realizado se ubica en los términos municipales de La Zoma, Cañizar del Olivar

y Castel de Cabra, pertenecientes a la comarca de Las Cuencas Mineras (Teruel, Aragón) (Figura

4). El área del proyecto se localiza en la cabecera de las cuencas de los ríos Guadalope y Martín:

Figura 4. Localización La Zoma, Teruel. Fuente: Elaboración propia.

El proyecto “Plantando Agua” actúa sobre 1.234 ha quemadas en el incendio del verano

del 2009, reforestando 327 de ellas (26%) manteniéndose despejadas de vegetación arbórea el

resto mediante la actividad ganadera. aunque Este trabajo ha sido realizado sobre las 31 ha

plantadas entre 2014 y 2015, repartidas entre los Rodales 5, 10 y 9, localizados en el entorno

del Cabezo del Hierro a unos 1250 m.s.n.m., y el Rodal 13, en el puerto de Majalinos, a unos

1450 m.s.n.m (Figura 5):

9

Figura 5. Delimitación de los rodales estudiados. Fuente: Contratas Ancar, 2013.

2.1.2 CLIMATOLOGÍA

El clima de la zona es submediterráneo continental frío (Atlas climatológico de Aragón,

1971-2000), con una precipitación media anual de entre 450 y 550mm. y una temperatura media

anual de entre 8,4˚C y 12,2˚C según los datos obtenidos en las estaciones meteorológicas más

cercanas: La Mezquitilla, Aliaga, Ejulve y Majalinos (Peña et al., 2002).

Cabe destacar la presencia de tormentas desde abril hasta octubre, especialmente en

los meses de junio, julio y agosto, tanto por su gran importancia como factor desencadenante

de incendios forestales, como por la mitigación de la importante sequía veraniega de la zona

(Peña et al., 2002).

A continuación, se muestra el régimen mensual de precipitaciones en las estaciones más

cercanas al área de estudio (Figura 6):

10

Figura 6. Gráfico del régimen mensual de precipitaciones de las estaciones cercanas al área de estudio (1986-2013). Fuente: Contratas Ancar, 2013.

El régimen térmico se caracteriza por presentar un período frío muy acusado, con un

período vegetativo (temperatura media diaria superior a 10 ˚C) que oscila de 5 a 7 meses según

los observatorios (Figura 7), y por un período seco (cuando el balance de la pluviometría

mensual mas la reserva de agua almacenada en el suelo es menor que la evapotranspiración

potencial mensual, calculada mediante el método Thornthwaite) de 2,5 a 3 meses: julio, agosto

y septiembre. Además, las heladas en la zona son frecuentes la mayor parte del año (Contratas

ANCAR, 2013).

Figura 7. Gráfico de temperaturas medias mensuales de las estaciones cercanas al área de estudio (1986-2013). Fuente: Contratas Ancar, 2013.

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2.1.3 GEOLOGÍA Y EDAFOLOGÍA

La zona de estudio está situada en la parte septentrional del Macizo del Maestrazgo,

que se corresponde con el extremo nororiental de la Rama Aragonesa y oriental de la Cordillera

Ibérica.

Los materiales aflorantes comprenden edades desde el Triásico Superior hasta el

Mioceno. Dentro de estos, destacan en abundancia los materiales cretácicos, especialmente

calizas, margas y areniscas en el Cretácico inferior y calizas y dolomías en el superior. Con menor

extensión aparecen los afloramientos paleógenos, con una litología de conglomerados,

areniscas y arcillas (Gutiérrez, 1985).

Estos materiales se estructuran en una serie de anticlinales y sinclinales, más abruptos

en el límite septentrional que en el resto.

Las litologías de los rodales estudiados en este trabajo son, según Gargallo Saura (2013),

las siguientes:

- Rodal 5 (Plantación 2014): litología caliza, caliza con intraclastos, margas, carniolas,

brechas calco-dolomías y dolomías.

- Rodal 10 (Plantación 2014): arenisca blanco amarillentas y conglomerados en las

zonas más altas y carniolas, brechas calco-dolomíticas y dolomías en las zonas

intermedias.

- Rodal 13 (Plantación 2014): dolomías masivas y/o tableadas, calizas nodulosas,

margas y dolomías.

- Rodal 9 (Plantación 2015): carniolas, brechas calco-dolomíticas y dolomías.

- Rodal 13’ (Plantación 2015): dolomías masivas y/o tableadas, calizas nodulosas,

margas y dolomías.

La mayoría de la superficie incendiada se asienta sobre materiales sedimentarios de

reacción básica, dominando así la litología caliza. Sin embargo, en algunas zonas la erosión ha

dejado al descubierto sedimentos de reacción ácida como conglomerados y areniscas.

El Mapa de Suelos de España (1968) del C.S.I.C. define los suelos como pardo calizos

sobre material consolidado o no, y con horizonte de humus poco desarrollado. El Atlas

Edafológico de España (1981) del I.G.M., por otro lado, recoge suelos en general de poco a

moderadamente profundos y evolucionados a través de una asociación de Xerochrepts y

Xerorthents con inclusiones de Rhodoxeralf (Contratas ANCAR, 2013).

2.1.4 VEGETACIÓN

A la hora de comprender el paisaje vegetal, es fundamental tener en cuenta los

aprovechamientos y usos humanos a lo largo de la historia y no solo los factores ecológicos.

Estos han sido: aprovechamientos de leñas, carbones y maderas, así como cultivos y pastoreo.

A continuación, se describen las formaciones vegetales más importantes que había en

la zona antes del incendio:

• Pinares naturales maduros: tanto de pino albar (Pinus sylvestris) como de pino

negral (Pinus nigra) acompañados por encina (Quercus ilex), quejigo (Quercus

12

faginea), acerollo (Sorbus domestica), enebro común (Juniperus communis) y

sabina albar (Juniperus thurifera), completamente quemados los situados en

laderas de solana, aunque alguno de los situados en umbría se ha salvado. La

calcinación total de algunas zonas junto con el mal estado del banco de semillas

impedirá prácticamente por completo la regeneración natural del pino albar y

negral.

• Pinares de repoblación: plantados entre los años 1955 y 1975 con Pinus

sylvestris, Pinus nigra y pino rodeno (Pinus pinaster). Este último, localizado en

el sustrato ácido (pizarras y esquistos) del Cabezo del Hierro (La Zoma) presenta

una activa regeneración post-incendio (Aguilar, 2017). En efecto este autor

registró 2853 pies/ha de pino rodeno. Cabe destacar la resiliencia de la jara

estepa (Cistus laurifolius) y el jarón (Cistus populifolius) debido a su gran banco

de semillas, pues han pasado a dominar los espacios liberados de pinar.

• Sabinares y enebrales: enebro de la miera (Juniperus oxycedrus) buen

rebrotador, a diferencia de la sabina mora (Juniperus phoenicea), el enebro

común y la sabina albar (Juniperus thurifera) que rebrotan mal o muy mal,

ubicados en zonas de alta pedregosidad. Estos suelos pobres impedirán una

regeneración natural rápida.

• Encinares (Quercus ilex): acompañados por sabinas, enebros y algún individuo

del género Pinus. El recepe beneficiará especialmente al quejigo, aunque se

espera una regeneración natural favorable.

• Además, en un barranco en umbría cerca de La Mezquitilla donde se localizaba

un pinar albar, entremezclado con acebo (Ilex aquifolium) y tejo (Taxus baccata)

en zonas rocosas con mayor altitud. Parte de este pinar ha resistido al paso del

fuego.

La elección de las especies a plantar post-incendio está condicionada por las

características de la zona, por los requerimientos de estas especies, por la existencia en

la zona de las mismas y por el objetivo de repoblación (Plan Director, 2013).

Así pues, el primer paso es conocer los requerimientos de las especies a introducir:

13

De estas especies se descartaron: Pinus nigra, por la nula regeneración tras un

incendio, así como por el escaso éxito del mismo en algunas zonas ya repobladas; Pinus

pinaster y Sorbus aucuparia, porque las características del suelo no son adecuadas para

estas especies; y Sorbus aria y Amelanchier ovalis, por su escasa disponibilidad en el

mercado.

Pinus sylvestris, Pinus halepensis, Quercus ilex y Quercus faginea serán empleadas

como especies principales al poder formar bosque denso. El resto de especies son

matorrales acompañantes incluidos en abanico florístico de la encina.

A la hora de decidir las zonas más aptas para las especies ya seleccionadas, se realizó

un estudio de las características ecológicas de la zona:

Tabla 1. Requerimientos de las especies de posible introducción. Fuente: Contratas Ancar, 2013.

14

Tabla 2. Características ecológicas de los rodales a repoblar. Fuente: Contratas Ancar, 2013.

Utilizando la información representada en las anteriores tablas, se propuso la

repoblación forestal empleando las siguientes especies y densidades de plantación,

sujetas a cambios:

Tabla3. Selección de especies por rodales y con densidades. Fuente: Contratas Ancar, 2013.

15

2.2 DESCRIPCIÓN DEL MUESTREO DE LA SUPERVIVENCIA

El presente trabajo, al tratarse de un seguimiento de la supervivencia de la totalidad del

proyecto realizado hasta la fecha, sigue el diseño de muestreo definido en 2015 (Edo, 2016), que

también se aplicó para la plantación de 2015 (Fernández, 2017) y (Herranz, 2017).

Se trata de un muestreo sectorizado, pues tanto Edo (2016) como Fernández (2017)

dividieron los rodales plantados en su año en diferentes sectores o unidades ambientales,

diferenciando entre zonas exportadoras y zonas importadoras.

Las zonas importadoras –de carácter cóncavo, como vaguadas o pies de ladera- se

definieron como lugares de recepción de agua y nutrientes. (Edo, 2016). Las formas

exportadoras, de topografía convexa, presentan una menor disponibilidad de agua, de

nutrientes y de partículas finas.

1. Rodal 10 (Plantación de 2014):

a. Superficie: 5,2 ha.

b. Densidad de Repoblación: 1100 pies/ha.

1. 500/ha Quercus ilex

2. 500/ha Quercus faginea

3. 50/ha Sorbus doméstica

4. 50/ha Acer monspessulanum

c. Unidades ambientales:

1. [Importadora] Bancales abandonados en fondo de vaguada sobre

sustrato calizo.

2. [Exportadora] Ladera sobre sustrato calizo.









3. [Importadora] Bancales abandonados en fondo de vaguada sobre

sustrato calizo.

4. [Exportadora] Ladera sobre sustrato calizo.

16

Figura 8. Delimitación de las unidades ambientales de los Rodales 5 y 10. Fuente: Edo, 2016.


a. Superficie: 10 ha.


1. 900/ha Pinus sylvestris





1. [Importadora] Ladera abancalada con orientación norte sobre sustrato

calizo.

2. [Exportadora] Ladera convexa con orientación norte sobre sustrato

calizo.

3. [Importadora] Ladera cóncava con orientación norte sobre sustrato

calizo.

4. [Exportadora] Ladera convexa con orientación oeste sobre sustrato

calizo

17

Figura 9. Delimitación de las unidades ambientales del Rodal 13. Fuente: Edo, 2016.





2. 400/ha Juniperus phoenicea

3. 50/ha Juniperus oxycedrus

4. 50/ha Crataegus monogyna


1. [Exportadora] Ladera convexa con orientación este.

2. [Exportadora] Ladera convexa con orientación noreste.

3. [Importadora] Bancal fondo vaguada.

4. [Exportadora] Bancal ladera con orientación noreste.

5. Rodal 13’ (Plantación de 2015):




2. 900/ha Pinus sylvestris


4. 50/ha Sorbus domestica


1. [Exportadora] Ladera de solana.

18

2. [Exportadora] Ladera convexa de umbría.

3. [Importadora] Ladera cóncava de umbría.

4. [Exportadora] Ladera recta con orientación noroeste.

5. [Exportadora] Ladera convexa con orientación oeste.

6. [Importadora] Fondo de barranco abancalado.

7. [Exportadora] Ladera de umbría pie de monte.

8. [Importadora] Fondo de vaguada.

Con el objetivo de determinar el porcentaje de pies a muestrear, Edo (2016) realizó un

muestreo preliminar cuyos resultados indicaron que “a partir del muestreo del 10% de la

población, los porcentajes de supervivencia se mantienen prácticamente constantes”.

Para ajustar este número de pies a muestrear a las unidades ambientales descritas en

cada rodal, cuyas superficies varían entre ellas, se calculó la superficie de cada una utilizando un

Sistema de Información Geográfica y, a través de la densidad de cada plantación, se obtuvo la

superficie por unidad ambiental necesaria a muestrear.

Esta superficie se dividió en círculos, los cuales se repartieron por las unidades

ambientales con el objetivo de representar fielmente cada una de ellas, y de los cuales se

tomaron las coordenadas GPS, además de marcarlos con una estaca visible colocada en su

centro, para su posterior localización:

RODAL Parcela de Muestreo Radio (m) Coordenadas (x,y)

5 Ladera 1 14 699457, 4517513

5 Ladera 2 14 699405,4517543

5 Fondo 1 14 699335,4517540

5 Fondo 2 14 699365,4517508

10 Ladera 1 16 699785,4517252

10 Ladera 2 16 699585,4517404

10 Ladera 3 16 699696,4517347

10 Fondo V 16 699657,4517274

10 Fondo 1 16 699761,4517349

10 Fondo 2 16 699659,4517554

10 Fondo 3 16 699591,4517456

13 Ladera Convexa 1 Norte 17.40 701394,4514979




13 Ladera Cóncava 1 Norte 16.16 701232,4514968



13 Ladera Convexa 1 Oeste 16.88 700815,4514972



13 Ladera Recta (Abancalada) Norte 16 701514,4514919

19

9 Ladera Convexa 1 Este 8 699460,4517113

9 Ladera Convexa 2 Este 8 699500,4517092

9 Bancal Fondo Vaguada 1 7 699538,4517018

9 Bancal Fondo Vaguada 2 7 699576,4517042

9 Bancales Ladera NE 10 699760,4516943

9 Ladera Convexa NE 1 8 699657,4516999

9 Ladera Convexa NE 2 8 699708,4518702

13’ Ladera Solana Alta 1 9 701325,4515246

13’ Ladera Solana Alta 2 9 701318,4515226

13’ Ladera Solana Media 1 9.5 701318,4515193

13’ Ladera Solana Media 2 9.5 701297,4515205

13’ Ladera Solana Baja 1 9 701281,4515456

13’ Ladera Solana Baja 2 9 701328,4515158

13’ Ladera Convexa Umbría 16.5 701348,4515032

13’ Ladera Cóncava Umbría 14.6 701206,4515057

13’ Ladera Recta NW 1 11

13’ Ladera Recta NW 2 11 700926,4515127

13’ Ladera Convexa W 14.5 700810,4515137

13’ Fondo de Barranco Abancalado 7.8 700816,4515207

13’ Ladera Umbría Pie de Monte 1 7.5 701236,4515114

13’ Ladera Umbría Pie de Monte 2 7.5 701145,4515140

13’ Fondo de Vaguada 4x166

Para realizar el muestreo de la supervivencia, se contaban todos los individuos dentro

de cada una de las parcelas indicadas en la anterior tabla, marcándolos con Spray para evitar

contarlos de nuevo.

Se obtuvieron plantillas como

esta:

Figura 10. Ejemplo toma de datos supervivencia. Fuente: Elaboración propia.

20

El muestreo se realizó durante 5 días después de verano del 2017 sobre todos los rodales

descritos, tanto los de la plantación de 2014 (5, 10 y 13) como los de la de 2015 (9 y 13’).

Para su realización, el primer paso era encontrar el centro de cada parcela. Para ello, se

utilizaba el GPS con las coordenadas del mismo, los mapas realizados en las anteriores

mediciones o visualmente mediante las estacas pintadas que los marcaban.

Una vez localizada la parcela, se medía la cuerda que serviría para delimitar el círculo

con el mismo radio con el que fueron muestreados en los dos años anteriores.

A continuación, uno de los dos integrantes del grupo giraba agarrado a la cuerda e

identificando las especies que encontraba a su paso, las cuales marcaba con un spray para evitar

volver a contarlas. Mientras tanto, su compañero, que estaba en el centro para sujetar el otro

extremo de la cuerda, apuntaba en un estadillo de campo (Figura 10) la especie y su estado (vivo

con I, muerto con X, y vivo pero en un estado más delicado con *), así como los hoyos sin especie

( O ). Una vez delimitada la parcela, se procedía al recuento de todas las especies y hoyos en su

interior.

Los materiales utilizados para la realización de este muestreo han sido, por tanto:

Cinta métrica, cuerda, spray, rotulador permanente, GPS, mapas de TFGs anteriores,

estadillos de campo y bolígrafo.

2.3 TRATAMIENTO DE LOS DATOS Y ANÁLISIS ESTADÍSTICO

Para el cálculo estadístico se ha utilizado el programa IBM SPSS Statistics versión 22.0

(IBM Corp., 2013).

Una vez obtenidos los datos de después del verano del 2017, se consiguieron los

medidos tanto por Edo (2016), antes y después del verano del 2015, como los de Fernández

(2017), antes y después del verano del 2016, y los de Herranz (2017), que realizó el seguimiento

de la plantación del 2014, midiéndolos de nuevo tras el verano del 2016.

De esta manera, el conjunto de datos trabajado consta de rodales con mediciones en

dos años, y otros con mediciones en tres, tal y como queda resumido en la siguiente tabla:

Figura 11. Mediciones realizadas. Fuente: elaboración propia.

21

Aparte de la compilación en una hoja Excel, tanto de los datos obtenidos en mi medición

(2017), como de los obtenidos por mis compañeros en los dos años anteriores, se realizó un

tratamiento sobre los huecos contados en todos los muestreos.

Un hueco era anotado cuando se observaba un hoyo, pero no se encontraba ningún

individuo ni vivo ni muerto. La duda surge en si se tratará de un fallo en la plantación, o de un

individuo muerto que ha desaparecido del lugar.

Dada la imposibilidad de saber de qué se trata, se ha considerado apropiado contar

como fallos de plantación (y por tanto eliminar de nuestro muestreo,) aquellos huecos medidos

en la primera medición de cada Rodal, es decir, los que midió Edo A. antes del verano de 2015 y

los de Fernández A. antes del verano de 2016.

A partir de entonces, los huecos son considerados como individuos muertos, y para

identificar a qué especie corresponden se utilizan las densidades plantadas de cada una de ellas

descritas anteriormente, añadiéndolos a las mismas a través de una regla de tres.

Una vez compilados y tratados los datos de todos los años en una hoja Excel, se realizó

el análisis estadístico mediante el programa IBM SPSS Statistics 22.

Este análisis ha consistido en la comparación dos a dos mediante la prueba Chi-cuadrado

de Pearson de aquellas variables que interesaban, considerando una diferencia significativa

cuando el resultado obtenido era de p≤0,05.

Un ejemplo de esta comparación es la de la supervivencia en las unidades ambientales

importadoras frente a las exportadoras. Para realizarla, se introducían en el programa tantos

“1” como individuos vivos hubiese en cada una de ellas, y tantos “0” como individuos muertos,

todos ellos emparejados con el tipo de unidad ambiental a la que pertenecían:

Figura 12. Ejemplo de prueba Chi-cuadrado de Pearson realizada. Fuente: Elaboración propia.

22

3. RESULTADOS

A continuación, se muestra una tabla resumen con los resultados de la medición

realizada por mí de después del verano del 2017:

Figura 13. Resultados muestreo después de verano del 2017. Fuente: Elaboración propia.

23

3.1 Supervivencia global en el área de estudio:

La supervivencia global del área de estudio en el año 2017 fue del 65,46%, 6,9 puntos por debajo del año anterior, con respecto al cual muestra diferencias significativas. Esto no ocurrió entre 2015 y 2016, donde la tasa de supervivencia general no arrojó diferencias significativas (Figura 14).

Figura 14. Supervivencia por años en el área de estudio. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, todos con todos. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: año 2015 n=2113, año 2016 n=2988, año

2017 n=3170.

3.1.1 Supervivencia global en la plantación de 2014:

Desglosando esta comparación en los rodales repoblados en 2014 y los repoblados en

2015, obtenemos diferencias significativas entre octubre de 2015, 2016 y 2017, pero no entre

julio y octubre del 2015. En el caso de la plantación del 2014, la supervivencia pasa de

aproximadamente 75,5% en 2015 a 70,80% y 66,26% en 2016 y 2017, respectivamente (Figura

15).

24

Figura 15. Supervivencia por años en la plantación de 2014, rodales 5, 10 y 13. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, todos con todos. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: julio 2015 n=2131, octubre 2015 n=2113,

octubre 2016 n=2581, octubre 2017 n=1650.

3.1.2 Supervivencia global en la plantación de 2015:

En el caso de la plantación del 2015, la supervivencia disminuye significativamente de

un 96,01% a un 75,71% y a un 63,67% en julio del 2016, octubre del 2016 y octubre del 2017,

respectivamente (Figura 16).

Figura 16. Supervivencia por años en la plantación de 2015, rodales 9 y 13’. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, todos con todos. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: julio 2016 n=903, octubre 2016 n=947,

octubre 2017 n=980.

3.2 Supervivencia por especies en el área de estudio:

En 2017, S. domestica y P. sylvestris mostraron, con un 55,46% y 58,01%

respectivamente, las menores tasas de supervivencia entre todas las especies. P. sylvestris

evidenció diferencias significativas con respecto a todas las demás especies a excepción de S.

domestica, la cual, a su vez, no obtuvo diferencias con A. monspessulanum. Destacan J.

25

phoenicea, J. oxycedrus y C. monogyna con tasas de supervivencia por encima del 90% sin

diferencias significativas entre ellas, pero sí con todas las demás (Figura 17).

Figura 17. Supervivencia por especies en 2017 para las plantaciones de 2014 y 2015.Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, todos con todos. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: P. sylvestris n=1005, Q. faginea n=1166, Q.

ilex n=568, S. domestica n=119, A. monspessulanum n=137, J. phoenicea n=95, J. oxycedrus n=24, C. monogyna n=38.

Al igual que con la supervivencia global en el área de estudio, a continuación se presenta

la evolución de la supervivencia a lo largo de las mediciones de cada especie, desglosadas en las

presentes en la plantación de 2014, y las presentes en la de 2015.

3.2.1 Supervivencia por especies en la plantación de 2014:

La supervivencia del P. sylvestris de la plantación de 2014 presenta diferencias

significativas entre julio y octubre del 2015, donde disminuye de 88,24% a 83,67%, y entre

octubre del 2015 y octubre del 2016, donde lo hace hasta el 69,07% (Tabla 4).

La supervivencia del Q. faginea de la plantación de 2014 presenta diferencias

significativas entre octubre del 2016 y octubre del 2017, donde disminuye de 76,80% a 64,82%

(Tabla 4).

La supervivencia del Q. ilex de la plantación de 2014 presenta diferencias significativas

entre octubre del 2015 y octubre del 2016, donde aumenta de 56,62% a 66,48% (Tabla 4).

La supervivencia del S. domestica de la plantación de 2014 presenta diferencias

significativas entre julio del 2015 y octubre del 2015, donde disminuye de 97,01% a 80,30%, y

entre octubre del 2015 y octubre del 2016, al caer al 53,76% (Tabla 4).

26

La supervivencia del A. monspessulanum de la plantación de 2014 presenta diferencias

significativas entre julio del 2015 y octubre del 2015, al disminuir de 96,88% a 81,54%, y octubre

del 2015 y octubre del 2016, donde lo hace hasta 61,64% (Tabla 4).

Tabla 4. Supervivencia y tamaño muestral del muestreo de la plantación de 2014, año 2017. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, cada medición con la siguiente. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). La letra “S” indica la existencia de diferencias

significativas (p≤0,05), “N/S” lo contrario (p>0,05).

3.2.2 Supervivencia por especies en la plantación de 2015:

La supervivencia del P. sylvestris de la plantación de 2015 presenta diferencias

significativas entre julio y octubre del 2016, donde disminuye de 91,70% a 37,29% (Tabla 5).

La supervivencia del Q. faginea de la plantación de 2015 presenta diferencias

significativas entre julio y octubre del 2016, donde disminuye de 97,92% a 91,88%, y entre

octubre del 2016 y octubre del 2017, donde lo hace hasta el 78,95% (Tabla 5).

La supervivencia del Q. ilex de la plantación de 2015 presenta diferencias significativas

entre julio y octubre del 2016, donde cae 6 puntos de 98,11% a 92,00% (Tabla 5).

La supervivencia del S. domestica de la plantación de 2015 presenta diferencias

significativas entre octubre del 2016 y octubre del 2017, donde disminuye de 97,14% a 67,44

(Tabla 5).

La supervivencia del A. monspessulanum de la plantación de 2015 presenta diferencias

significativas entre octubre del 2016 y octubre del 2017, al caer de un 97,30% a un 58,33% (Tabla

5).

27

La supervivencia del J. phoenicea de la plantación de 2015 presenta diferencias

significativas entre octubre del 2016 y octubre del 2017, al caer de un 98,08% a un 91,58% (Tabla

5).

La supervivencia del J. oxycedrus de la plantación de 2015 no presenta diferencias

significativas entre ninguna de sus mediciones, superando el 90% de supervivencia en todas ellas

(Tabla 5).

La supervivencia del C. monogyna de la plantación de 2015 tampoco presenta

diferencias significativas entre sus mediciones, superando en todas ellas el 94% de supervivencia

(Tabla 5).

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, cada medición con la siguiente. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). La letra “S” indica la existencia de diferencias

significativas (p≤0,05), “N/S” lo contrario (p>0,05).

3.3 Supervivencia por unidades ambientales en el área de estudio:

En cuanto a la comparación de la supervivencia global de las unidades ambientales

importadoras frente a las exportadoras del área de estudio por años, se observan diferencias

significativas tanto en el 2016, con un 75,14% en importadoras frente a un 70,75% en

exportadoras, como en el 2017, con un 69,86% frente a un 62,58%, respectivamente. No se

observaron, sin embargo, diferencias en el año 2015 (Figura 18).

Tabla 5. Supervivencia y tamaño muestral del muestreo de la plantación de 2015, año 2017. Fuente: Elaboración propia.

28

Figura 18. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en el área de estudio. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos entre las unidades ambientales importadoras y exportadoras de cada año. La letra “S” indica la existencia de diferencias significativas (p≤0,05), “N/S” lo contrario

(p>0,05). Tamaño de las muestras: año 2015 n=2113, año 2016 n=2988, año 2018 n=3170.

3.3.1 Supervivencia por unidades ambientales en la plantación de 2014:

En cuanto a las unidades ambientales plantadas en 2014, se observaron diferencias

significativas en julio del 2015, octubre del 2016 y octubre del 2017.

En la primera medición, la tasa de supervivencia de las unidades exportadoras fue mayor

que la de las importadoras, con un 78,4% frente a un 74,36%. Esto no ocurrió en las otras dos,

pues en octubre del 2016 se impusieron las importadoras con un 74,49% frente a un 67,99% de

las exportadoras, en octubre del 2017 ocurrió lo mismo con un 69,29% y un 63,87%,

respectivamente (Figura 19).

29

Figura 19. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en la plantación de 2014. Fuente: Elaboración propia.


(p>0,05). Tamaño de las muestras: julio 2015 imp. n=862, exp. n=1269, octubre 2015 imp. n=919, exp. n=1194, octubre 2016 imp. n=882, exp. n=1159, octubre 2017 imp. n=961, exp. n=1226.

3.3.2 Supervivencia por unidades ambientales en la plantación de 2015:

Las unidades ambientales plantadas en 2015 mostraron diferencias significativas solo en

octubre del 2017, donde las unidades importadoras sobrevivieron un 71,78% y las exportadoras

un 60,32% (Figura 20).

Figura 20. Supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente a las exportadoras en la plantación de 2015. Fuente: Elaboración propia.


(p>0,05). Tamaño de las muestras: julio 2016 imp. n=193, exp. n=710, octubre 2016 imp. n=212, exp. n=735, octubre 2017 imp. n=285, exp. n=693.

30

3.3.3 Supervivencia por unidades ambientales en el área de estudio según especies:

La contrastación de las diferentes especies entre sí, en función de si se encontraban en

unidades ambientales exportadoras o importadoras, muestra diferencias en el P. sylvestris y Q.

faginea. La supervivencia del pino fue del 69,34% en las zonas importadoras y del 51,95% en las

exportadoras. La de Q. faginea, por otro lado, fue del 66,67% frente al 54,30%. En ambos casos

el éxito es mayor en las zonas importadoras (Figura 21).

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, importadoras contra exportadoras de cada especie. La letra “S” indica la existencia de diferencias significativas (p≤0,05), “N/S” lo contrario (p>0,05). Tamaño de

las muestras: P. sylvestris imp. n=287, exp. n=718, Q. faginea imp. n=492, exp. n=674, Q. ilex imp. n=387, exp. n=299, S. domestica imp. n=62, exp. n=57, A. monspessulanum imp. n=80, exp. n=57, J. phoenicea imp. n=29, exp.

n=66, J. oxycedrus imp. n=0, exp. n=24, C. monogyna imp, n=14, exp. n=24.

3.4 Supervivencia por altitud en el área de estudio:

La división del área de estudio según la altitud, mostró una diferencia significativa en la

supervivencia global de especies, beneficiándose las situadas más abajo con un 68,48% frente a

un 63,34% de las más altas (Figura 22).

Figura 21. Supervivencia entre especies según su localización en unidades ambientales importadoras o exportadoras, año 2017. Fuente: Elaboración propia.

31

Figura 22. Supervivencia del área de estudio según la latitud. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado entre el grupo de los Rodales 13 y 13’ y el de los Rodales 5, 9 y 10. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: Rodales

13 y 13’ n=1863, Rodales 5, 9 y 10 n=1307.

3.5 Supervivencia por rodales en el área de estudio:

En el año 2017, el rodal con mayor tasa de supervivencia fue el 9 con un 91,39% y

mostrando diferencias significativas con todos los demás. Por el contrario, los rodales 5 y 13’

ocuparon los puestos más bajos, con 47,84% y 51,33% respectivamente, dejando a los rodales

10 y 13 las posiciones medias, con supervivencias de en torno al 70% (Figura 23).

Figura 23. Supervivencia de los rodales en el área de estudio, año 2017. Fuente: Elaboración propia.

La comparación realizada ha sido la prueba Chi-cuadrado dos a dos, todos con todos. Letras diferentes indican la existencia de diferencias significativas (p≤0,05). Tamaño de las muestras: Rodal 13’ n=678, Rodal 13 n=1185, Rodal 5

n=347, Rodal 10 n=658, Rodal 9 n=302.

32

4. DISCUSIÓN

Una repoblación forestal de calidad es aquella que, instalada en el lugar

adecuado y con la superficie adecuada, tiene asignada una función preferente y, pasado

el tiempo y tras haber sobrevivido y haberse desarrollado adecuadamente con los

tratamientos de mejora necesarios, cumple los fines que se le asignaron y contribuye a

la multifuncionalidad y al bienestar del conjunto de la sociedad y al desarrollo rural

(Serrada et al., 2005).

Para que una repoblación forestal sea exitosa, es clave la superación, por parte

de las plantas, de la primera fase: la de establecimiento. Durante su periodo, variable,

aunque normalmente inferior a dos años, es especialmente crítico el primero, en el cual

el plantón debe retomar sus funciones vitales de absorción de agua y nutrientes,

estableciendo para ello contacto entre sus raíces y el suelo (Margolis y Brand, 1990;

Navarro et al., 2006). Debido a esto, los factores que afecten al estado hídrico de la

planta en el momento de su plantación, serán decisivos para su supervivencia inicial

(Burdet, 1990; Heiskanen y Rikala, 2000).

Una vez establecida, lo esperado para calificar una plantación de exitosa es que

los plantones muestren un crecimiento y desarrollo adecuados a las condiciones de la

estación y a la capacidad de la especie, tradicionalmente cuantificado en dos términos:

supervivencia y crecimiento (Navarro et al., 2006).

Para South (2000), los factores que afectan a la fase de establecimiento de una

planta son, en orden de importancia: las condiciones ambientales, el manejo de la

planta, su morfología, su fisiología y factores genéticos.

Según Grossnickle (2000), es posible que el estrés hídrico sufrido por la planta

tras el transplante no cause su muerte inmediata, suponiendo un importante paso en el

establecimiento de la misma. Sin embargo, los ambientes mediterráneos como el de

este trabajo, caracterizados por una acusada sequía estival, concentran la mayor

mortalidad en esta época (Vilagrosa et al., 1997a; Maestre et al., 2003a). La

supervivencia se correlaciona negativamente con la evapotranspiración acumulada

hasta el mes de junio y positivamente con la precipitación estival (junio, julio y agosto)

(del Campo, 2002).

Navarro (2006) estudió los diferentes factores que influyen en el éxito de una

población, y definió los siguientes: la calidad de la planta plantada, las condiciones

meteorológicas, las condiciones edáficas, los procedimientos de preparación del

terreno, el control de la vegetación herbácea, y la heterogeneidad espacial.

Esta importancia del agua para la supervivencia de los brinzales, especialmente

en el estiaje del primer año de plantación, fue la que llevó tanto a Edo (2016) como a

Fernández (2017) a realizar y comparar mediciones antes y después de verano de sus

respectivos años de plantación. Sin embargo, ha sido la necesidad de evaluaciones a

medio o largo plazo de proyectos de gran escala, junto con la importancia de crear bases

de datos que permitan mejorar futuras actuaciones de restauración (Cortina et al.,

33

2006), lo que ha impulsado la realización de este TFG, el cual supone el tercer año de

seguimiento y pretende, mediante la compilación de datos anteriores y la creación de

una hoja Excel común, sentar las bases para continuar con el seguimiento.

Además, a diferencia de los trabajos elaborados por mis compañeros en la zona,

este año solo se ha realizado el seguimiento de la supervivencia, ignorando el

crecimiento. Esto ha sido debido, principalmente, a los distintos errores de muestreo

cometido al medir las diferentes especies, sobre todo las sembradas con tubex pues

todavía son pequeñas. Por otro lado, la cada vez mayor extensión de terreno sobre el

cual realizar el seguimiento, impide la medición de ambas variables en el marco de un

TFG.

Por último, todos los trabajos tienen en común el estudio tanto de la

climatología como de la heterogeneidad espacial, al haber dividido las unidades

ambientales en importadoras y exportadoras, pero no de los demás factores influyentes

según Navarro (2006), descritos anteriormente. A pesar de que estos son los

predominantes (Segura, 2011) es de vital importancia comprender las limitaciones de

las conclusiones de este trabajo, pues se están ignorando muchos factores e

interacciones entre ellos debido a su complejidad.

La supervivencia del conjunto del área de estudio en 2017 ha sido de un 65,46%

(Figura 13), con una diferencia significativa de aproximadamente 7 puntos por debajo

de las de 2015 y 2016, sin diferencias entre sí. A esta diferencia ha contribuido,

especialmente, la caída de 12 puntos (de 75,71% en octubre del 2016 a 63,67% en

octubre del siguiente año) registrada en la plantación de 2015 en su segundo año (Figura

14).

Para intentar determinar qué especies han sido las causantes de este cambio,

se ha analizado la supervivencia según especies y año de plantación: en el caso de la

plantación realizada en 2014, no mostró diferencias entre octubre del 2016 y octubre

del 2017 más que para el Q. faginea, que cayó de un 76,80% a un 64,82% (Tabla 4); por

otro lado, en la plantación realizada en 2015, aparecen diferencias entre más especies

a parte del Q. faginea, que pasó de un 91,88% a un 78,95%, como la del S. domestica

(de 97,14% a 67,44%), la del A. monspessulanum (de 97,30% a 58,33%) y la del J.

phoenicea (del 98,08% a 91,58%) (Tabla 5). De estas cuatro especies, todas menos la

última están presentes solo en el Rodal 13’ localizado a 1.450 m de altitud en el entorno

de Majalinos. En este rodal existe una gran diferencia en el número de huecos contados

en 2017 con respecto a la medición realizada en 2016, lo que eleva su mortalidad. Lo

más probable es, por tanto, que parte de esta disminución de la supervivencia se deba

a un error en el muestreo.

La evolución de las dos plantaciones (2014 y 2015) en su segundo año de vida

ha sido desigual. La plantación de 2014 experimentó una tasa de mortalidad en torno al

6% (Figura 15) en tanto que la del 2015 del 12% (Figura 16). Para explorar la posible

relación de la precipitación o de la temperatura con las diferencias de mortalidad

registradas se ha elaborado la Figura 23, cuyo eje de ordenadas representa la diferencia

de la precipitación de cada mes respecto a la mediana calculada entre 1981 y 2010,

siendo los valores cercanos al 0 los más húmedos y los más próximos a 100 los más

34

secos, la Figura 24, que representa la precipitación diaria en los veranos de 2016 y 2017,

y la Figura 25, con las temperaturas máximas y mínimas de estos dos veranos.

Inesperadamente, se aprecia que el verano de 2017 –con mayor mortalidad de la

plantación de 2015- fue más húmedo que el de 2016, (189,4 y 85 mm de precipitación

acumulada, respectivamente) y con temperaturas medias máximas y mínimas similares

(28,21ºC - 12,51ºC y 27,71ºC - 12,83ºC, respectivamente) (Figura 26). La media anual de

diferencia con respecto a la mediana (Figura 24) fue similar en ambos años, siendo algo

más húmedo el 2017.

La supervivencia de la plantación de 2014 en su tercer año se sitúa en el 66,26%,

cayendo cuatro puntos y medio con respecto a su segundo año (Figura 15). Es de esperar

que, tras los dos primeros años y superada la fase de establecimiento, la mortalidad

fuese cada vez menor. Sin embargo, esta caída es similar a la que se registró de 2015 a

2016, donde pasó de 75,5% a 70,8% (Figura 15). Este resultado tiene sentido unido al

anterior -en el que se observa más mortalidad en el segundo año de la plantación de

2015 que en el segundo año de la plantación de 2014- pues tienen en común el verano

del 2017, más húmedo y con temperaturas muy similares, pero con menor éxito en

ambas plantaciones.

Figura 24. Carácter de la precipitación, años 2016 y 2017. Fuente: Agencia Estatal de Meteorología, elaboración propia.

35

Figura 25. Precipitación acumulada en los veranos de 2016 (85 mm) y 2017 (189,4 mm). Fuente: Agencia Estatal de Meteorología, elaboración propia.

En cuanto a la supervivencia por especies en toda el área de estudio, se podrían

hacer tres grupos diferentes significativamente: J. phoenicea, J. oxycedrus y C.

monogyna, con supervivencias superiores al 90%; Q. faginea y Q. ilex, que rondan el

70% y P. sylvestris y S. domestica, con un 55,46% y un 58,01% respectivamente A.

monspessulanum se muestra entre los dos últimos grupos, con un 67,15% (Figura 17).

La supervivencia más elevada de los dos Juniperus y de Crataegus se puede explicar

porque corresponde a un periodo de vida de 2 años frente a los 3 de las otras especies.

Las tasas de supervivencia más bajas de P. sylvestris y Q. faginea se analizan más

adelante.

Al comparar la supervivencia de las unidades ambientales importadoras frente

a las exportadoras en el conjunto del área de estudio de cada año (Figura 18), se

observaron diferencias entre ellas tanto en 2016 como en 2017, donde las unidades

importadoras sobrevivieron más (un 5 y un 7%, respectivamente). Entendiendo las

limitaciones de nuestro estudio, en el cual solo se han tenido en cuenta dos variables

(climatología y heterogeneidad), este resultado nos conduce a pensar que la mayor

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

Precipitación: l/m2 2016 Precipitación: l/m2 2017

0

5

10

15

20

25

30

35

40

01

-ju

n

08

-ju

n

15

-ju

n

22

-ju

n

29

-ju

n

06

-ju

l

13

-ju

l

20

-ju

l

27

-ju

l

03

-ago

10

-ago

17

-ago

24

-ago

31

-agoG

RA

DO

S C

ENTÍ

GR

AD

OS

T. Máxima 2016 T. Máxima 2017

0

5

10

15

20

25

1 9

17

25

33

41

49

57

65

73

81

89

97

10

5

11

3

12

1

GR

AD

OS

CEN

TÍG

RA

DO

S

T. Mínima 2016 T. Mínima 2017

Figura 26. Temperaturas máximas y mínimas en los veranos de 2016 y 2017. Fuente: Agencia Estatal de Meteorología, elaboración propia.

36

disponibilidad de agua en las geoformas importadoras, influye positivamente en las

tasas de supervivencia de sus especies.

El efecto del carácter importador/exportador de las formas de relieve es

especialmente relevante en el caso de P. sylvestris y Q. faginea (Figura 21), las dos únicas

especies que mostraron diferencias significativas entre sus supervivencias según

estuviesen en unidades ambientales importadoras o exportadoras de recursos. Esta

diferencia fue de algo más de 17 puntos en el caso del pino (69,34% frente a 51,95%), y

de 12 en quejigo (66,67% frente a 54,30%). Este dato apunta a que ambas especies han

sido especialmente sensibles en estos años a la disponibilidad de agua.

Al comparar la supervivencia de los rodales situados a mayor altitud (13 y 13’,

en el puerto de Majalinos) con los situados a menor (5, 9 y 10, cercanos al Cabezo del

Hierro) (Figura 22), se observó un 5% de diferencia (63,34% frente a 68,48%,

respectivamente). La diferencia de altitud, de unos 250 m.s.n.m., supone un descenso

en la temperatura y precipitaciones entre la estación de Majalinos y la de La Mezquitilla

(cercana al Cabezo del Hierro), tal y como se observa en las temperaturas medias

mensuales y en el régimen mensual de precipitaciones, descritos en el apartado de

climatología de material y métodos (Figura 6 y 7).

Estas diferencias tienen especial importancia en el caso del P. sylvestris del Rodal

13’, pues es la unidad ambiental “[Exportadora] Ladera de solana” la que peores

resultados ha presentado (Anexo 1), con mortalidades que varían entre el 80 y el 96,77%

en todas las parcelas. Agentes de Protección de la Naturaleza e ingenieros del Servicio

Provincial de Medio Ambiente comentan la aparición, cada vez a mayor altura, de P.

sylvestris, así de cómo la disponibilidad de agua es un factor que está afectando

negativamente a esta especie en los últimos años en el Sistema Ibérico turolense,

posiblemente fruto del cambio climático: esto hace que, en zonas como Majalinos, les

falte altura en el monte para seguir subiendo y, por lo tanto, tenga limitaciones en las

condiciones ambientales -cada vez más secas- a pesar de estar en dentro de su área

habitual de distribución. Además, Pina (2017), en su estudio sobre la regeneración de

este pino en la misma zona, concluyó con que las zonas exportadoras y las situadas en

solana influían negativamente a esta especie, debido a la escasez de recursos hídricos.

Por tanto, una hipótesis a este escaso éxito de supervivencia, es que coincidan varias

circunstancias desfavorables para el establecimiento y desarrollo de este pino.

Por último, la comparación de la supervivencia por Rodales (Figura 23) mostró

tres grupos diferentes entre sí: el Rodal 9, con un 91,39% de supervivencia, que destaca

sobre los demás; seguidamente, los Rodales 13 y 10, cercanos al 70% y, por último, el

13’ y el 5, rondando el 50%.

La alta mortalidad del Rodal 13’ ha quedado explicada anteriormente tanto en

el posible error de muestreo de Q. faginea, S. domestica y A. monspessulanum, como

en la baja tasa de establecimiento del P. sylvestris debido a un conjunto de

circunstancias desfavorables.

37

En el caso del Rodal 5, Edo (2016) la asoció al encharcamiento observado en

numerosos plantones de Q. ilex, cuyo origen se encuentra en el agua de escorrentía

proveniente de una pista forestal.

Los dos años de seguimiento del Rodal 9 podrían ser la causa de que destaque

sobre los demás, que tienen todos tres menos el 13’. Además, dos años seguidos de

precipitaciones abundantes en los meses de estiaje han ayudado a mantener una tasa

de supervivencia tan alta.

38

5. CONCLUSIONES

1. La supervivencia global en el año 2017 de las plantaciones realizadas en 2014 y 2015 ha

sido de un 65,46%, 7 puntos por debajo de las registradas en 2015 y 2016, sin diferencias

significativas entre sí.

2. La evolución de las dos plantaciones (2014 y 2015) en su segundo año de vida ha sido

desigual, siendo mayor la mortalidad de la plantación del 2015. Dicha diferencia no

puede atribuirse a falta de agua ni a diferencias de temperatura, pues el verano de 2017

registró el doble de precipitación que el de 2016 y las temperaturas fueron similares.

3. La supervivencia de la plantación de 2014 en su tercer año ha sido de un 66,26%,

registrando una caída de 4 puntos y medio, muy similar a la producida entre su primer

y segundo año y en contra de lo esperado, puesto que ya no se encuentra en la fase de

establecimiento.

4. Las diferencias de supervivencia quedan sujetas a cierta incertidumbre, pues no han sido

analizados todos los factores que influyen en ella. Las conclusiones 2) y 3) son muestra

de ello, mostrando peores resultados en el año 2017 a pesar de haber sido más húmedo

que el 2016.

5. Las supervivencias más elevadas entre especies fueron las de Juniperus phoenicea,

Juniperus oxycedrus y Crataegus monogyna, todas por encima del 90%. Estas especies

se encuentran en su segundo año de medición.

6. De entre las especies medidas en su tercer año, las supervivencias más altas fueron las

de Quercus faginea y Quercus ilex, en torno al 70%. Pinus sylvestris y Sorbus doméstica

se encuentran ligeramente por encima del 55%, siendo las más bajas.

7. Las unidades ambientales importadoras de recursos registraron una supervivencia de 7

puntos por encima de las exportadoras en el año 2017 (69,86% frente a un 62,58%) y de

5 en el 2016 (75,14% frente a un 70,75%). Ambas diferencias son estadísticamente

significativas.

8. Las especies que más se benefician de su localización en zonas importadoras son Pinus

sylvestris y Quercus faginea, registrando diferencias significativas de 17 y 12 puntos más

con respecto a si se sitúan en zonas exportadoras.

9. La supervivencia de los rodales situados a mayor altitud (13 y 13’, en el puerto de

Majalinos) tuvieron una tasa de éxito 5 puntos por debajo y con diferencia

estadísticamente significativa frente a los situados a menor altitud (5, 9 y 10, cercanos

al Cabezo del Hierro), los cuales, según la estación de La Mezquitilla, tienen más

precipitaciones y temperaturas más suaves.

39

10. La unidad ambiental con mayor tasa de mortalidad (de 80 a 96,77%) fue “Ladera de

solana”, de carácter exportador, situada en el Rodal 13’ y en la que solo hay plantados

Pinus sylvestris.

11. En la medición del 2017 se observan diferencias significativas entre rodales, destacando

por su alta tasa de mortalidad el número 13’ (47,84%), debido a las elevadas marras de

Pinus sylvestris y a un posible error de muestreo y el número 5 (51,33%), asociada por

Edo (2016) a un encharcamiento.

12. En el otro extremo se sitúa el Rodal 9, con una tasa de supervivencia del 91,39%.

40

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